CHAPITRE 2 REVUE DE LA LITTÉRATURE
2.6 Ozonation et production de boues
L‟ozone est un gaz dont la stabilité en milieu aqueux est relativement plus importante que dans l‟air. Toutefois, cette stabilité demeure de l‟ordre de quelques minutes. La solubilité de l‟ozone est gouvernée par la loi de Henry pour les gaz dissous (Metcalf & Eddy, 2003). La structure chimique de l‟ozone lui confère toutes les propriétés d‟un oxydant puissant (Doré, 1989; Metcalf & Eddy, 2003). En effet, l‟ozone a un potentiel électrochimique de 2.08 V (voir Tableau 2.12 (Metcalf & Eddy, 2003)).
Tableau 2.12 - Comparaison du potentiel électrochimique des principaux agents oxydants Agent oxydant Potentiel électrochimique d‟oxydation (V)
Fluor 3.06 Radical hydroxyle 2.80 Oxygène atomique 2.42 Ozone 2.08 Peroxyde d‟hydrogène 1.78 Hypochlorite 1.49 Chlore 1.36 Dioxyde de chlore 1.27 Oxygène moléculaire 1.23
Selon Doré (1989), l‟ozone peut réagir avec des composés organiques et inorganiques selon deux modes réactionnels (Figure 2.20) :
Mode direct : selon lequel l‟ozone moléculaire oxyde directement d‟autres composés chimiques. Ce mode est sélectif et est lié aux structures de résonance de la molécule d‟ozone. Ainsi, trois schémas d‟actions ont été identifiés pour le mode direct (Doré, 1989): la cycloaddition avec des molécules à chaînes carbonée insaturée C=C, la réaction
électrophile avec des sites à haute densité électronique tels que les composés aromatiques
Mode indirect : est assuré par des entités radicalaires formées suite à la décomposition de l‟ozone dans l‟eau sous l‟effet de : l‟introduction d‟ions hydroxydes (augmentation du pH), la présence du peroxyde d‟hydrogène ou la photolyse par des radiations UV. Cette décomposition a été décrite en trois étapes dans (Doré, 1989) tel qu‟il est illustré sur la Figure 2.21. Les réactions du mode indirect ne sont pas sélectives et ont un pouvoir d‟oxydation élevé surtout pour les radicaux libres de type OH. ayant un potentiel électrochimique plus élevé que l‟ozone (2.80 V, Tableau 2.12).
Figure 2.20 - Modes réactionnels de l‟ozone (Déléris, 2001)
Figure 2.21 - Étapes du mode réactionnel indirect de l‟ozone (Doré, 1989)
Jusqu‟à présent, les informations recueillies de la littérature portent essentiellement sur la réactivité de l‟ozone avec des substances chimiques isolées ou issues d‟un milieu peu complexe. L‟exploitation du pouvoir oxydant de l‟ozone a été faite et se trouve relativement bien documentée dans le domaine de l‟eau potable pour des fins de désinfection ou d‟enlèvement d‟autres substances polluantes (organique et inorganique). Concernant, l‟utilisation de l‟ozone pour le traitement des boues activées, les utilisations concrètes ont commencé il y a à peine deux
Initiation O3 + OH- HO2 . + O2 .- (HO2 . radical hydroperoxyde) (HO2 . O2 .- + H+) (O2 .-
ion radical superoxyde)
Propagation O3 + O2
.-
+ H+ 2 O2 + OH
.
(OH. radical hydroxyle)
O3 + OH . HO2 . (O2 .- )+ O2 Terminaison HO2 . + OH. O2 + HO2
et toutes les réactions entre O2
.- , HO2
. et OH.
décennies ou un peu plus mais les développements théoriques restent encore peu avancés considérant la grande hétérogénéité du milieu (eaux usées, boues).
2.6.2 Ozone et traitement de boues
Les études portant sur l‟ozonation de boues ont été focalisées principalement sur des aspects tels que le développement de procédés efficaces et leur optimisation en termes de dosages d‟ozone à appliquer (Ahn et al., 2002; Bohler and Siegrist, 2004; Déléris et al., 2002; Déléris et al., 2000; Yasui and Shibata, 1994), l‟étude de l‟effet de l‟ozone sur les propriétés des boues activées (Déléris, 2001; Zhao et al., 2007) et l‟utilisation de l‟ozone comme prétraitement de boues préalablement à leur digestion anaérobie (Battimelli et al., 2003; Bougrier et al., 2007; Goel et al., 2003; Weemaes et al., 2000a). Les résultats de quelques études sont résumés dans le Tableau 2.13.
Tableau 2.13 - Résultats sur quelques études incluant une étape d‟ozonation de boues activées
Étude Conditions/Effet Référence
Effet de l‟ozone sur la production de boues
- Production nulle de boues pour un dosage de 0.05 g O3/ g TSS avec
une recirculation du 1/3 de la masse alimentant le bassin d‟aération - Effluent réels : Réduction de boues de 62 à 100 %
(Yasui et al., 1996; Yasui and Shibata, 1994) Ozonation d‟une mixture de boues primaires et secondaires
- Réduction de VSS augmentait avec la dose d‟O3
- Solubilisation de VSS : 41, 55 et 72 % pour des doses de 0.03, 0.07 et 0.14 g O3/ g TSS respectivement
- Digestion de boues ozonées en anaérobie: Augmentation de méthane de 58, 72 et 25 % pour les mêmes doses respectivement
- Sur base de la COD dégradée, l‟ozonation améliore la digestion anaérobie par : 54, 64 et 47 % pour les mêmes doses respectivement
(Weemaes et al., 2000b)
Effet de l‟ozone sur des boues secondaires déjà digérées en anaérobiose
- Doses: 0 à 0.18 g O3/ g TSS
- Solubilisation des boues augmentait avec la dose en O3 (un max. de
52.5%)
- Dose optimal: 0.16 g O3/ g TSS avec 22% de réduction de TSS
(Battimelli et al., 2003) Effet d‟un prétraitement à l‟O3 sur la digestion anaérobie de boues
- Doses: 0.015 à 0.05 g O3/ g TSS ont été appliquées à pH de 2
- Solubilisation: 19 et 37 % à ces doses respectivement
- À 0.05 g O3/ g TSS : Réduction de TSS de 29, 23 et 28% pour une
digestion anaérobie à des SRTs de 7, 14 et 28 d
(Goel et al., 2003) Effet d‟une ozonation intermittente sur la réduction de boues - Dose: 0.06 g O3/g TSS
- Réduction de la production de boues : 50%
(Kamiya and Hirotsuji, 1998)
Effet d‟une ozonation partielle sur les boues activées - Dose : 0.5 g O3/g TSS - Solubilisation : 60% (Scheminski et al., 2000) Développement d‟un procédé de faible production de boues - Dose: 0.05 g O3/g VSS
- Réduction de la production de boues : 70%
(Déléris et al., 2002)
La synthèse de l‟information quant à l‟action de l‟ozone sur des boues activées ne permet pas de déterminer une dose optimale universelle. Tout dépend de la nature des boues, du mode d‟ozonation (fréquence), de l‟âge des boues dans ces systèmes, etc. À titre indicatif, les fractions particulaires XE et XU,Inf ne sont pas les mêmes dans toutes les stations d‟épuration. La demande
en ozone pour attaquer ces composantes diffère dès lors pour chaque station.
Concernant les modes de réactivité de l‟ozone avec les composantes des liqueurs mixtes, il semble que la voie moléculaire (direct) qui est la plus concernée (Déléris et al., 2002). Les conditions de pH utilisés dans les systèmes de boues activées conjuguées à la présence de pièges
à radicaux (bicarbonates, sulfates, phosphates, etc.) constituent des obstacles quant au développement de la voie radicalaire.
Par ailleurs, les mécanismes décrivant la réactivité de l‟ozone avec les composantes des boues activées restent mal identifiés. En effet, une liqueur mixte présente un environnement hétérogène où le soluble est mélangé au particulaire et au colloïdal dans des proportions différentes et selon des tailles de particules assez diversifiées. Toutefois, l‟ozone agit sur ces composantes de deux façons : solubilisation et minéralisation (CO2). L‟action solubilisante est la plus recherchée dans
le traitement des boues afin de faciliter la désintégration et l‟hydrolyse des composantes particulaires et la consommation des sous-produits d‟ozonation par la suite de façon biologique. L‟action minéralisante se produit à fortes doses d‟ozone et demeure non justifiée économiquement (Déléris, 2001). Cependant, les demandes en ozone des fractions XE et XU,Inf
semblent être plus importantes que celle de la biomasse active XH. Le couplage d‟un système
d‟ozonation à un système de boues activées opéré à un SRT élevé permettrait de cibler au mieux les fractions XE et XU,Inf.
Dans une étude portant sur la compétition des fractions particulaires et solubles pour l‟ozone (Cesbron et al., 2003), aucune relation préférentielle de type classique n‟a pu être établie. En plus de facteurs tels que la concentration et la réactivité des substances particulaires avec l‟ozone, l‟étude révélait aussi l‟effet de la taille des particules comme élément important pour leur pénétration dans le film liquide-gaz.